Importanța barajelor și a populațiilor de pești [308461]

[anonimizat], [anonimizat].

[anonimizat].

[anonimizat] (Johnson, 2018).

Efectele negative generate de baraje au fost studiate în multe lucrări științifice și discutate de-a lungul timpului. În vederea remedierii lor au fost propuse o serie de măsuri de restaurare a sistemelor acvatice. [anonimizat] a fost utilizată din ce în ce mai des în ultima perioadă. Acestă activitate duce la restaurarea regimului de curgere a apei, a fluxului de sedimente și a conectivității longitudinale (Foley și colab, 2017).

Importanța barajelor și a [anonimizat] o cotă mai mare la una mai mică (Kumar și colab, 2012).

Această energie a fost utilizată din trecut pentru a [anonimizat] (Kumar și colab, 2012).

[anonimizat] 16,3% din necesarul de energie electrică la nivel global (Gracey și Verones, 2016; Liang și colab, 2018; Guyen și colab, 2018). Cu toate că în etapa de construcție a [anonimizat] (Kumar și colab, 2012; Liang și colab, 2018).

În urma construirii unui baraj se trece de la sistem lotic la sistem lentic (Popovici, 2002). Un lac de acumulare este un corp de apă format prin construirea unui baraj pe cursul unui râu (Pișota și colab, 2010).

În cazul unui lac de acumulare întâlnim trei zone (fig.x) :

[anonimizat], [anonimizat];

Zona de tranziție caracterizată prin producția mare de biomasă corelată cu creșterea în adâncime a lacului, [anonimizat], cantitate mare de sedimente la suprafață (turbiditate scăzută), light extinction crescut. Este cea mai productivă zonă.

[anonimizat], [anonimizat], și este mai mult susținută de ciclarea nutrienților interni decât de cei transportați din amonte (Benitez, 2015).

Figură 1.1.1 Cele trei zone ale unui lac de acumulare (Benitez, 2015)

Barajele sunt importante atât din punct de vedere social cât și economic (Franey, 2018), acestea fiind construite cu diferite scopuri precum: [anonimizat], [anonimizat], recreere (Fryer, 2017)

[anonimizat] să se creeze spațiu înainte de sezonul ploios.În acest fel se evită distrugerea habitatelor, pierderea de vieți precum și contaminarea cu substanțe provenite din canale (www.icold-cigb.org).

Figură 1.1.2 Zonă inundată (www.icold-cigb.org)

Irigații

Jumătate din baraje au fost construite pentru irigații, 30-40% dintre cele 271 milioane de ha de agricultură bazânduse pe acestea. Sectorul agricol este pe primul loc în ceea ce privește consumul de apă. În afară de producția de hrană, apa este necesară și pentru populația umană. Astfel, barajele sunt construite și cu scopul de a alimenta cu apă, așa cum este cazul barajului Hetch Hetchy din San Francisco sau Hoover Dam care asigură 84% din necesarul de apă pentru Las Vegas (Hukk, 2009).

Figură 1.1.3 Culturi agricole (www.icold-cigb.org)

Producerea de energie electrică

Cea mai mare sursă de energie regenerabilă este cea produsă de baraje (acest lucru este subliniat și în studiul de caz de mai jos). La nivel global, hidrocentralele au o capacitate totală de 675 000 de megawati, producând anual 2,3 trilioane de kilowati/oră de curent electric (www.icold-cigb.org).

Figură 1.1.4 Hidrocentrale (www.icold-cigb.org)

Conform unui studiu realizat de Energy Information Administration la nivel global, țările cu cea mai mare producție de energie electrică provenită din surse regenerabile sunt: China, Statele Unite, Brazilia, Canada, Rusia, India, Norvegia, Germania, Japonia și Venezuela. Sursele regenerabile care au fost luate în calcul sunt reprezentate de: hidroenergie, energie eoliană, energie solară, energie provenită din biomasă,energie geotermală și alte surse de energie regenerabilă.

Cea mai mare producție de energie (Ferreira și colab, 2016).

Figură 1.1.5 Țările cu cea mai mare producție de energie electrică provenită din surse regenerabile la nivel global (măsurat în TWh) (Ferreira și colab, 2016)

Navigație

Navigația este un mijloc favorabil din punct de vedere economic în ceea ce privește transportul mărfurilor de dimensiuni mari într-un mod eficient și nepoluant în comparație cu cel aerian sau feroviar (www.icold-cigb.org).. Prin construirea unui rezervor de acumulare nivelul apei crește prin urmare permițând accesul vapoarelor mari către noi porturi (Hull, 2009).

Figură 1.1.6 Zone de navigație pentru vapoare mari (www.icold-cigb.org)

Recreere

Rolul barajelor nu este doar de a înmagazina apă și a produce energie, ci și de a oferi beneficii pentru populația umană oferind activități precum înotatul, pescuitul sau plimbatul cu barca. Acest aspect a fost evidențiat și în Statele Unite unde 40% dintre rezervoare au ca și rol recreerea (Hull, 2009).

2.1 Importanța populațiilor de pești din punct de vedere economic și social. De ce trebuie sa le protejăm?

Pescuitul și acvacultura au reprezentat o sursă importantă de hrană încă din cele mai vechi timpuri având beneficii economice pentru milioane de oameni implicați în recoltare, prelucrare și procesare producției piscicole (www.un.org; Gordon și colab., 2018).

Tabel 1 Producție de pește la nivel global (Quas și colab, 2016)

În harta de mai jos a fost descrisă dependența de pește a fiecărui stat la nivel global luându-se în calcul situația socio-economică a țării și nivelul de trai al cetățenilor. Rezultatele au arătat că țările în care proporția de pește în alimentație este ridicată la fel va fi și dependeța acestora cu privire la producția piscicolă (Quas și colab., 2016).

Figură 1 Privire de ansamblu asupra dependenței mondiale de pește (Quas și colab., 2016)

Peștii din apele interioare reprezintă 40% din totalul producției piscicole provenite din pescuit sau acvacultură (Cooke și colab., 2016; Rodrigues și colab., 2017).

La nivel global China este țara cu cea mai mare producție de pește, producând 17,1 milioane de tone de pește din pescuit și 34,4 milioane de tone de pește provenit din acvacultură (Williams și Rota, 2010).

Protejarea speciilor de pești este valoroasă din punct de vedere socio-economic datorită multiplelor beneficii aduse de acestea pentru populația umană.

Valoarea nutrițională

Speciile de pești din apele interioare sunt o mare resursă nutrițională în special pentru țările dezvoltate (Lorenzen și colab, 2016; Lynch și colab, 2017; Rodrigues da Costa Doria și colab, 2017). Procentul de carne consumată de populația umană depășește 90% din totalul de pește capturat, numai în Bangladesh reprezentând 50% din totalul de proteină animală consumată.

S-a descoperit faptul că pe lângă proteine (Dwivedi și colab, 2017), carnea de pește conține omega-3, acizi grași, vitamina A, B, D, calciu, fier, zinc și lizină. Astfel consumul ei asigură o sursă de nutrienți pe termen lung întrucât peștele poate fi uscat și utilizat mai târziu.

Tabel 2 Valoarea nutrițională obținută din jumătate de carne de somon (Dwivedi și colab, 2017)

Ca un rol secundar pentru populația umană este faptul că producția de pește deservește ca și hrană pentru creșterea animalelor. De exemplu ciprinidul argintiu (Rastrineobola argentea) este uscat și folosit pentru hrănirea puilor de găină (Lynch și colab, 2016)..

Valoarea economică

Cu toate că din totalul apelor de suprafață, doar 0,01% este deținută de sursele de apă dulce (Romulo și colab, 2017; Ghani și colab, 2017), cantitatea de pește capturată în apele interioare reprezintă 14% din totalul estimat la nivel global fiind o componentă importantă în producția piscicolă globală (Paukert și colab, 2017). Această practică asigură un loc de muncă pentru cel puțin 21 milioane de pescari în timp ce alții 36 de milioane de oameni sunt implicați în activități care au loc după procesul de pescuire.

Importanța economică a populațiilor de pești a fost analizată în mai multe studii de caz. De exemplu în centru și vestul Africii au fost analizate șase bazine hidrografice pentru e estima valoarea economică a acestora. Rezultatele obținute au arătat că aceste sisteme asigurau un loc de muncă pentru 227 000 de pescari iar prețul pentru prima vânzare a întregii capturi era în jur de 295 milioane de dolari. Alt studiu a vizat bazinul de jos al Mekongului care produce 3.9 milioane tone de pește având o valarea de 7 miliarde de dolari (Lynch și colab, 2016).. În cazul acestui bazin, 80% din cei 60 milioane de locuitori se bazează pe producția de pește (Romulo și colab, 2017).

Valoarea culturală

Valoarea culturală a peștilor reiese în cea mai mare parte din simboluri, religie,artă și recreere.

Unele culturi au drept simbol unificatoar al identității regionale un pește cum ar fi crapul (Cyrpinus carpio) în estul Asiei, sturionul (Acipenser fulvescens) în Lacul Laurențian și păstrăvul(Maccullochella peelii peeli) în S-E Australiei (Lynch și colab, 2016)..

Recreerea are loc atât prin activități precum scufundări, plimbări cu barca sau prin vizitarea acvariilor care asigură locuri de muncă în domeniul turismului, restaurantelor și al hotelurilor.

Sănătatea umană

Pe lângă beneficiile nutriționale, speciile de pești sunt valoroase pentru controlul dăunătorilor. Astfel, prin utilizarea speciilor de pești pentru combaterea țânțarilor purtători de boli din culturile de orez se înlocuiește utilizarea insecticidelor care sunt dăunătoare pentru om prin consumul alimentului respectiv.

Valoarea ecologică

Speciile de pești care ocupă apele interioare reprezintă 40% din totalul tuturor speciilor de pești (ape interioare și ape marine) și 20% din numărul de specii vertebrate(Lorenzen și colab, 2016; Ghani și colab, 2017).

Speciile migratoare transportă nutrienți pe distanțe foarte mari. Acest lucru s-a întâlnit în cazul somonului din Oceanul Pacific (Oncorhynchus spp.) și al scrumbiei de mare (Alosa pseudoharengus) care furnizează nutrienți sistemelor acvatice îndepărtate.

Cel mai important rol al peștilor este acela de indicator al calității ecosistemelor acvatice fiind utilizați în laboratoare ca și modele pentru a evalua calitatea apei. Din cauza amenințărilor cauzate de fragmentarea și alterarea habitatelor, eutrofizare și modificarea curgerii apelor 65% din habitatele de apă proaspătă sunt la risc. Acest lucru este datorat și poziției în proximitatea activităților umane precum hidroenergia, agricultura și prelucrarea lemnului (Lynch și colab, 2016).

.

II. Efectele negative ale întreruperii conectivității longitudinale asupra populațiilor de pești

Impact asupra structurii și funcțiilor sistemelor lotice

Dintre toate sursele de energie regenerabile, hidroenergia este încadrată ca o sursă ce nu poluează (Herzog și colab., 2001; Huang și Yan, 2009) . Cu toate acestea, diferite studii au arătat ca hidroenergia are un impact negativ asupra mediului, efectul principal fiind cel de fragmentare a habitatului, urmat de scăderea calității apei, întreruperea conectivității longitudinale, reducerea biodiversității, modificarea fluxului apei și a temperaturii, alterarea fluxului de sedimente (Agostinho și colab., 2008; Herzog și colab., 2001; de Almeida și colab., 2005; Zarfl și colab., 2014; Wang și colab, 2018).

Efectele negative ale barajelor se împart în funcție de modificările hidro-geomorfologice în:

reducerea debitului apei;

modificarea curgerii apei;

diminuarea cotelor de viitură;

modificarea transferului sedimentar( Cooper și colab, 2017);

întreruperea conectivității longitudinale (Granzoti și colab, 2018; Watson și colab, 2018);

generat de pragurile amplasate pe cursuri de râu asupra biodiversității se împart în:

a) Pierderi de habitate

Acest impact se referă la acele suprafețe de habitat care nu mai pot fi folosite de către populația piscicolă pentru adăpost, hrănire și reproducere. Practic, pentru a construi un nou prag au loc lucrări ce vizează decopertarea suprafețelor de teren și modificarea parametrilor hidro-geomorfologici râului pe care se va amplasa noua hidrocentrală (Guyen și colab, 2018).

Prin decopertarea suprafeței de teren este alterată și zona ripariană care are un rol important în susținereea comunităților de pești. Vegetația ripariană asigură reglarea rețelei acvatice hrană, temperatură, lumină și structura habitatelor. În ceea ce privește calitatea apei aceasta este păstrată prin sedimentelor și a contaminanților de către zonele ripariene fiind zon tampon între cele două sisteme: acvatic și forestier.

Efectele decopertării suprafețelor de teren au făcut referire la reducerea calității habitatelor, reducerea diversității speciilor de pești, modificarea resurselor de hrană (Bastos dos Santos și colab, 2015).

b) Alterarea habitatelor

Se referă la modificările structurale și funcționale care nu mai au capacitatea de suport a populației piscicole. Modificările pot fi de natură hidro-geomorfologică precum diminuarea cantității de hrană, imposibilitatea depunerii pontelor, modificarea parametrilor chimici sau de natură fizică precum riscul de apariție al speciilor invazive și modificarea vegetației ripariene (Guyen și colab, 2018).

Un alt aspect legat de acest impact face referire la întreruperea transportului de sedimente. În urma fragmentării râului, zona din amonte de prag o să devină un bazin de depozitare a tuturor sedimentelor în timp ce zona din aval se va degrada din cauza lipsei lor, acestea nemaifiind înlocuite cu altele noi provenite din amonte (Wang și colab, 2018).

Sedimentele au un rol important în ciclul de viață al multor specii de pești cum ar fi salmonidele sau ciprinidele. În cazul etapei de reproducere sunt luați în calcul diferiți parametrii pentru a avea succes precum temperatura apei, conecntrația de oxigen și debitul apei. Compoziția substratului este importantă și în etape mai avansate ale ciclului de viață. Atât juvenilii cât și adulții speciei de salmonide caută adăpost în sedimente.

Figură utilizarea habitatului de somon și păstrăv în corelație cu mărimea rocilor

c) Fragmentarea habitatelor

Impactul se manifestă prin bararea cursului de râu care duce la întrerupeerea conectivității longitudinale astfel ducând la pierderea habitatelor din amonte necesarea perioadei de reproducere a speciilo de pești migratori (Tummers și colab, 2016).

Instalarea scărilor de pești s-a realizat fără a se ține cont de înălțime, debit și viteza apei. Prin urmare speciile de pești care nu au o condiție fizică prea bună nu vor putea migra în amonte. Acest aspect se aplică și la speciile care migrează pe distanțe mici pentru hrană, adăpost și reproducere.

d) Perturbarea faunei

Perturbarea se referă la zgomotul produs de hidrocentrale care afectează speciile din zona de impact a acesteia, ducând la perturbarea reproducerii sau hrănirii.

e) Mortalitatea

Mortalitatea se înregistrează atunci când speciile de pești migrează în aval și sunt prinse în componentele mecanice ale hidrocentralei sau ale scărilor de pești care în loc să asigure traversarea în siguranță a pragului duce la accidentarea și chiar moartea acestora (Guyen și colab, 2018).

Din păcate, atunci când se ia în calcul diminuarea impactului hidrocentralelor asupra ecosistemelor, costurile sunt subapreciate. Un caz concret este proiectul barajului Three Gorges Dam din China care a cheltuit 26 bilioane $ pentru a diminua impactul negativ asupra mediului (Winemiller și colab, 2016). Acest baraj este cel mai mare proiect din China, dar și din lume, având o capacitate instalată de 22.5 KWh și o putere generată anual de aproximativ 100 TWh (Zheng și colab, 2015).

Figură 1.2.1 Barajul Three Gorges Dam (www.abc.net.au)

În lucrarea de licență am analizat efectele pragurilor (baraje, mhc-uri) amplasate pe cursuri de râuri asupra populațiilor de pești pe o zona aleasă din Carpații Meridionali și Orientali ce se desfășoară pe o suprafață de 22.500 km2.

Pentru a realiza acest lucru, au fost colectate informații spațiale cu privire la o listă de pești care au fost aleși în funcție de prezența speciei în Anexa 3 a OUG 57/2007 privind regimul ariilor naturale protejate, conservarea habitatelor naturale, a florei și faunei sălbatice, numărul punctelor de prezență în zona de studiu, Lista Roșie IUCN a speciilor amenințate ( www.iucnredlist.org).

Datele de intrare au fost reprezentate de puncte de prezență extrase din Arsena și colab., 2007, Bănăduc și colab., 2014, Bănărescu, 1964, Ureche și colab., 2007, dar și din formularele standard și planurile de management ale siturilor Natura 2000 din zona de studiu.

Au fost colectate date de tip sursă (prezența speciilor) și blocaj (date privind orice formă de baraj care poate reprezenta o blocare a pasajului pentru pești).

Pentru a cuantifica gradul de afectare al populațiilor de interes conservativ, au fost extrase siturile Natura 2000 din zona de studiu și a fost realizată o bază de date cu speciile de pești identificate în formularele standard și planurile de management.

Siturile Natura 2000 din zona de studiu au fost următoarele: ROSCI0103 Lunca Buzăului, ROSCI0316 Lunca Râului Doamnei, ROSCI0268 Valea Vâlsanului, ROSCI0374 Râul Negru, ROSCI0001 Aninișurile de pe Tarlung, ROSCI0013 Bucegi, ROSCI0015 Buila – Vânturarița, ROSCI0038 Ciucaș, ROSCI0046 Cozia, ROSCI0055 Dealul Cetății Lempeș – Mlaștina Harman, ROSCI0056 Dealul Ciocaș – Dealul Vișelului, ROSCI0057 Dealul Istrița, ROSCI0085 Frumoasa, ROSCI0096 Lacul Bâlbâitoarea, ROSCI0102 Leaota, ROSCI0111 Mestecănișul de la Reci, ROSCI0112 Mlaca Tătarilor, ROSCI0120 Muntele Tâmpa, ROSCI0122 Munții Făgăraș, ROSCI0128 Nordul Gorjului de Est, ROSCI0132 Oltul Mijlociu – Cibin – Hârtibaciu, ROSCI0137 Pădurea Bogații, ROSCI0143 Padurea de gorun și stejar de la Dosul Fânațului, ROSCI0144 Pădurea de gorun și stejar de pe Dealul Purcarețului, ROSCI0153 Pădurea Glodeasa, ROSCI0164 Pădurea Plopeni, ROSCI0170 Pădurea și mlaștinile eutrofe de la Prejmer, ROSCI0188 Parâng, ROSCI0190 Penteleu, ROSCI0194 Piatra Craiului, ROSCI0195 Piatra Mare, ROSCI0205 Poienile cu narcise de la Dumbrava Vadului, ROSCI0207 Postăvarul, ROSCI0208 Putna – Vrancea, ROSCI0229 Siriu, ROSCI0235 Stânca Tohani, ROSCI0239 Târnovu Mare – Latorița, ROSCI0256 Turbăria Ruginosu Zagon, ROSCI0258 Văile Brătiei și Brătioarei, ROSCI0272 Vulcanii Noroioși de la Pâclele Mari și Pâclele Mici, ROSCI0280 Buzăul Superior, ROSCI0283 Cheile Doftanei, ROSCI0303 Hârtibaciu Sud – Est, ROSCI0304 Hârtibaciu Sud – Vest, ROSCI0326 Muscelele Argeșului, ROSCI0329 Oltul Superior, ROSCI0352 Perșani, ROSCI0354 Platforma Cotmeana, ROSCI0381 Râul Târgului – Argeșel – Râușor, ROSCI0282 Arpașu de Sus, ROSCI0415 Lunca Bârsei.

Conform fișelor Natura 2000, în zona de studiu au fost identificate următoarele 37 specii de pești: Alburnoides bipunctatus (beldiță), Alburnus alburnus (obleț), Aspius aspius (avat), Barbatula barbatula (grindel), Barbus barbus (mreană), Barbus meridionalis (mreană vânătă), Carassius auratus auratus (caras), Chondrostoma nasus (scobar), Cobitis taenia (zvârlugă), Cottus gobio (zglăvoacă), Cyprinus carpio carpio (crap), Esox reichertii (știucă), Eudontomyzon danfordi (chișcar), Eudontomyzon mariae (cicar), Gobio gobio (porcușor), Gobio kessleri (porcușor de nisip), Gobio uranoscopus (porcușor de vad), Leuciscus cephalus (clean), Lota lota (mihalț), Misgurnus fossilis (țipar), Pelecus cultratus (sabiță), Perca fluviatilis (biban), Phoxinus phoxinus (boiștean), Rhodeus sericeus amarus (boarță), Romanichthys valsanicola (asprete), Rutilus rutilus (babușcă), Sabanejewia aurata (dunariță), Sabanejewia balcanica (dunarița), Sabanejewia romanica (nisipariță), Salmo trutta fario (păstrăv), Scardinius erythrophthalmus (roșioară), Silurus glanis (somn), Tinca tinca (lin), Thymallus thymallus (lipan), Vimba vimba (morunaș), Zingel streber (fusar), Zingel zingel (pietrar).

Pentru analiza GIS a fost selectat un număr de șapte specii de pești dintre cele identificate: Barbus meridionalis (moioaga), Cobitis taenia (zvârluga), Cottus gobio (zglăvoaca), Gobio kessleri (porcușorul de nisip), Gobio uranoscopus (porcușorul de vad), Rhodeus sericeus amarus (boarca) și Sabanejewia aurata (dunarița).

În urma centralizării datelor colectate și a finalizării analizei spațiale, au fost obținute șapte modele de conectivitate pentru speciile menționate. Fiecare hartă (Anexa) cuprinde puncte de prezență a speciilor per sector de coridor acvatic, în funcție de intersecția râului cu pragurile identificate și siturile Natura 2000 care conțin în formularul standard, speciile de interes.

Modelele obținute în urma analizei au arătat faptul că cinci din șapte specii au o răspândire destul de redusă în zona de studiu.

În ceea ce privește efectele pragurilor asupra populațiilor de pești, există informații conform cărora frecvența speciilor Barbus meridionalis, Cottus gobio, Gobio kessleri și Gobio uranosopus este scăzută în zona superioară a barierelor. Cu toate acestea nu poate fi evaluată corespunzător situația actuală a populațiilor de pești, din cauza lipsei unor date cantitative și calitative privind ecologia și distribuția acestora.

2.2 Analiza critică și sinteza diferitelor studii de caz referitoare la efectele negative ale întreruperii conectivității longitudinale asupra populațiilor de pești

2.2.1 Bazinele hidrografice ale râurilor Amazon, Congo și Mekong

Râurile cu cea mai mare biodiversitate din lume, Amazon, Congo și Mekong, se confruntă cu apariția într-un număr cât mai mare a construcțiilor de baraje. Aceste ecosisteme acvative adăpostesc o treime din populația globală a peștilor de apă dulce, foarte multe dintre ele întâlnindu-se doar în aceste bazine hidrografice.

Barajele construite până în prezent sunt mici și localizate în amonte. Cu toate acestea, pe cursul celor trei râuri a fost planificată construirea a 450 de noi baraje.

Se cunoaște faptul că datele privind distribuția geografică a populațiilor de pești sunt puține și incomplete, însă locul în care va fi amplasat un nou prag trebuie să țină cont de acest aspect. De exemplu, peștii tropicali migrează sute de kilometri în perioada inundațiilor sezoniere iar existența unui baraj pe traseul acestora îi împiedică să ajungă în alte habitate.

În hărțile situația pentru fiecare bazin hidrografic în parte(Amazon Congo și Mekong)

După cum se poate observa, bazinul Amazonului adăpostește cel mai mare număr de specii de pești, 2320, dintre care 1488 sunt endemice.

Pe cealaltă parte, Congo are cel mai mic număr de baraje instalate.

În zona de aval a bazinelor se practică pescuitul de către populația rurală, peștele fiind o sursă de hrană pentru aceștia (Bene, Fiend, 2011). O data cu instalarea barajelor pe cursurile de râu peoducția piscicolă va scădea semnificativ din cauza întreruperii conectivității longitudinale acestea având impact negativ atât asupra biodiversității cât și asupra societății și economiei.

Un studiu realizat în Thailanda arată că proiectarea a încă 88 de baraje pe râul Mun până în anul 2030 ar putea duce la creșterea suprafeței agricole cu aproape 63% pentru a substitui pierderile înregistrate de producția de pește (Orr și colab, 2012).

Figură 2.2.1.1 Diversitatea de pești și distribuția barajelor în bazinele hidrografice ale râurilor Amazon, Congo și Mekong

(Winemiller și colab, 2016)

2.2.2 Bazinul hidrografic Ter, Spania

În Spania a fost realizat un studiu care a vizat impactul hidrocentralelor asupra populației de pești. Aria pe care s-a desfășurat a vizat râul Ter dar și șase afluenți ai acestuia: Rigard, Freser, Segadell, Ritort, Feitus și Riera Major.

Din cele 85 de hidrocentrale construite pe râul Ter au fost luate în calcul 16 astfel de construcții, doar două fiind prevăzute cu scară de pești.

Modul de lucru a constat în prelevarea peștilor prin electrocutare în amonte și aval de pragurile amplasate. Speciile de pești analizate au fost reprezentate de păstrăvul brun (Salmo trutta), mreana vânătă (Barbus meridionlis), boișteanul (Phoxinus bigerri), molanul (Barbatula quignardi) și crapul comun (Cyprinus carpio).

Rezultatele obținute au vizat atât modificările aduse ecosistemului cât și populațiilor de pești în aval de hidrocentrale:

oscilații neregulate ale nivelului apei;

reducerea habitatelor favorabile peștilor;

prezența redusă a macrofitelor;

abundență scăzută a peștilor;

scăderea valorii parametrilor morfometrici (lungime și greutate) (Benejam și colab, 2014).

Figură 2.2.2.1 Localizarea hidrocentralelor în zona de studiu (Benejam și colab, 2014).

2.2.3 Bazinul hidrografic Daugava, Letonia

Daugava este cel mai mare râu din Letonia, având o lungime de 357 de km pe teritoriul acesteia. Hidrocentralele instalate pe râul Daugava au o capacitate instalată de 1,56 GW, fiind cea mai importanta resursă regenerabilă de energie, acestea asigurând 50 % din totalul de energie electrică la nivelul țării.

Înainte de construirea hidrocentralei Kegums, specii precum somonul Atlantic, păstrăvul de mare sau morunașul puteau migra până în Belarus pentru a se reproduce. Cu toate că a fost o scară de pești în zona hidrocentralei, succesul migrării este de 1-2%.

O altă hidrocentrală, Plavinas, a dus la modificarea locului de reproducere a peștilor care neputând treversa obstacolul au fost nevoiți să folosească zone din aval de construcție. Acest lucru a dus la scăderea ratei de reproducere din cauza fluctuației necontrolate a nivelului apei.

În prezent, în râul Daugava se întâlnesc peste 37 de specii de pești, altele devenind extincte, cum ar fi sturionii. Din această cauză, populația de somon și păstrăv este menținută artificial în timp ce morunașul și chișcarul se reproduc natural în alte râuri.

Pentru a compensa pierderile înregistrate ca urmare a construirii hidrocentralelor, anual se introduce în sistem un număr de 600.000 de puieți și 5 milioane de larve toate acestea ducând la cheltuieli de aproximativ 1 milion de euro (Bolonina și colab, 2016).

2.2.4 Țările amazoniene: bazinul hidrografic al Amazonului

Bazinul hidrografic al Amazonului se confruntă cu o apariție într-un număr cât mai mare a barajelor pe cursul acestuia și pe afluenții lui. Energia electrică generată de acest bazin hidrografic reprezintă 6% din totalul înregistrat la nivel global.

În prezent există 191 de baraje pe teritoriul țărilor amazoniene. Cu toate acestea a fost plănuită construirea a încă 243 de baraje fără a se lua în considerare impactul avut asupra biodiversității.

Hidrocentrala cu cea mai mare putere instalată este localizată în Venezuela având o capacitate de 10, 325 MW și în Brazilia cu o capacitate de 11, 233 MW.

Din cele nouă țări vizate cea mai afectată este Brazilia având un număr de 397 de baraje deja construite sau aflate în construcție și alte 254 care sunt plănuite în viitor.

Bazinul hidrografic al Amazonului adăpostește cea mai mare diversitate de specii de pești, peste 2500, dintre care 80% sunt endemice (Hurd și colab, 2016). Cu toate acestea nu se poate estima cu adevărat numărul de specii acesta fiind mult mai mare decât cel declarat, 30-40% dintre speciile de pești de apă dulce fiind încă nedescrise.

În urma realizării unuei evaluări de către Ministerul Mediului s-a constatat faptul că 71 de specii ar fi amenințate în bazinul hidrografic al Amazonului dintre care 70% având ca și cauză existența hidrocentralelor.

În cazul hidrocentralei Belo Monte din Brazilia, din cele 450 de specii (44 endemice), o treime se află sub riscul extincției din cauza construirii barajului, ocupând locul trei în lume în ceea ce privește generarea de energie electrică (Castro-Diaz și colab, 2018).

Din imaginile satelitare surprinse de Nasa se pot observa diferențele apărute în ceeea ce privește râul Xingu între anii 2000 și 2017. O data cu construirea barajelor Belo Monte și Pimental, o mare parte a râului Xingu a fost secată modificării debitului apei și relocării cursului de râu.

Figură 2.2.4 2 Râul Xingu înainte și după construirea barajelor

(www. earthobservatory.nasa.gov)

Au fost propuse măsuri cum ar fi construirea scărilor de pești sau relocarea populațiilor de pești însă acest lucru n-a avut succes. De exemplu speciile de pești reofile sunt adaptate la o curgere rapidă a apei, însă o data cu apariția pragului aceasta suferă modificări considerabile ducând la extincția speciei respective. Scările de pești instalate pe barajul Santo Antonio din Brazilia nu au avut succes în cazul speciei de pisică de mare care nu a putut identifica intrarea către aceste pasaje deoarece ele urmăresc instinctiv curentul principal.

Figură 2.2.4 3 Scară de pești instalată pe barajul Santo Antonio din Brazilia (Less și colab, 2016)

este o reprezentare a localizării celor 191 de baraje existente dar și aflate în construcție (cercurile negre) precum și cele 246 de baraje care vor exista în viitor (cercurile roșii). Capacitate de energie instalată este redată de mărimea cercului.

Cele nouă țări amazoniene incluse în studiu sunt: Columbia, Ecuador, Peru, Bolivia, Brazilia, Venezuela, Guiana, Suriname, Guiana Franceză.

După cum se poate observa din hartă în partea de aval a bazinului hidrografic al Amazonului hidrocentralele sunt concentrate în mare parte pe doi afluenți ai acestuia astfel: 165 pe râul Tapajos și 107 pe râul Araguaia-Tocantins (Less și colab, 2016).

Figură 2.2.4 4 Harta localizării barajelor în cadrul bazinului hidrografic Amazon

2.2.5 Asigurarea conectivității longitudinale prin demolarea barajelor: studiu de caz Spania

Peninsula Iberică adăpostește cea mai mare bidoversitate din Europa, 75% dintre speciile de pești de apă dulce fiind endemice.

Din totalul de specii prezente, 60% sunt afectat de întreruperea conectivității longitudinle. În Spania găsim cel mai mare număr de hidrocentrale pe km2 (peste 1000 de baraje mari și medii și mii de hidrocentrale mici).

Prin urmare, a fost propusă o strategie de aigurare a biodiversității prin demolarea a 176 de baraje mici în perioada 2006-2014. A fost realizată o listă de specii de pești prin colectarea acestora înainte și după demolarea hidrocentralei. Din cele 22 de specii capturate, cea mai comună a fost păstrăvul brun(Salmo trutta). Alte specii comune au fost reprezentate de: boiștean (Phoxinus bigerri), porcușorul iberian (Gobio lozanoi și caledoni), țiparul european (Anguilla anguilla), somonul atlantic (Lamo salar), molanul (Barbatula quignardi), porcușorul de nisip (Achondrostoma arcasii), zvârluga (Cobitis paludica), cleanul (Squalius alburnoides).

Cu toate acestea nu s-a putut trage o concluzie privind comportamentul speciilor de pești după demolarea barajelor. Acest lucru se datorează lipsei datelor cu privire la situația speciilor înainte și după demolare. În plus, nici alte studii nu au putu fi găsite în ccea ce privește problema abordată, cele întâlnite fiind incomplete și realizate pe o perioadă scurtă de timp.

2.2.6 Bazinul hidrografic al râului Sabor, Portugalia

Râul Sabor este localizat în Portugalia, fiind afluent al râului Douro. Bazinul hidrografic are o suprafață de 3834.5km2, iar râul principal are o lungime de 21.6 km.

Figură 2 Localizarea bazinului hidrografic Sabar și distribuția spațială a barajelor de-a lungul râului Douro și principalii afluenți (Santos și colab, 2017)

În compoziția faunei acvatice în barajul râului Sabor intră: Luciobarbus bocagei (41%), Pseudochondrostoma duriense(26%), Squalius carolitertii(29%), Squalius alburnoides, Gobio lozanoi (1%), Lepomis gibbosus(3%), Cobitis paludica.

Efectele construirii barajului Sabor s-au observat în înlocuirea speciilor native cu specii exotice care urmare a întreruperii conectivității longitudinale. Speciile cele mai afectate au fost Luciobarbus bocagei și Pseudochondrostoma duriense fiind specii care migaru din râul Douro pentru a se reproduce.

Creșterea numărului de specii invazive precum Alburnus alburnus sau Lepomis gibbosus se datorează degradării calității apei și înlocuirea sistemului acvatic lotic cu unl lentic. Altă cauză a fi și introducerea unor specii cu cu scopul de a fi pescuită (Santos și colab, 2017).

Modalități de asigurare a conectivității longitudinale

Sistemul de turbină cu vârtej

În studiul realizat în lucrarea de licență am descris o serie de modele de scări de pești care sa asigure deplasarea acestora în amonte și aval de pragurile instalate pe cursurile de râu. Acestea au inclus scări cu bazine, fante verticale, pasaje cu deflectoare sau de de tip Denil, ecluze, ascensoare și canale de tip by-pass (Iosif, Lucrare de licență, 2016).

Cu toate că fiecare scară avea un mecanism aparte care ar fi trebuit sa asigure migrarea speciilor în siguranță, în realitate cele mai multe duceau la expunerea indivizilor la rănire și mortalitate în timpul traversării, întârzieri ale migrării și pierderea energiei necesară pentru depunerea icrelor, întârzieri în ceea ce privește îndeplinirea unor cerințe ale stadiilor de dezvoltare, uneori chiar izolarea indivizilor de locurile de reproducere și adăpost, creșterea concentrației peștilor în aval și expunerea acestora la foamete, boli și dușmani naturali, reducerea abundenței și diversității.

Pentru a veni cu o soluție pentru problemele semnalate mai sus a fost inventat un nou tip de hidrocentrală care îndeplinește atât funcția de producere a energiei electrice cât și asigurarea deplasării in siguranță a peștilor.

Noul sistem presupune amplasarea unei turbine la marginea unui curs de râu regularizat astfel: se excavează o parte din malul râului, se amplasează piese din beton prefabricat împreună cu turbina și generatorul de energie electrică iar apoi se conectează întreg sistemul la cursul râului pe care a fost amplasat (Power și colab, 2016)

Figură 1.3.1 Sistemul de turbină cu vârtej –reprezentare schematică (www.turbulent.be)

Figură 1.3.2 Sistemul de turbină cu vârtej implementat în realitate (www.ecology.md)

Singura piesă care se mișcă este generatorul care în momentul activării produce energie 24/7 asigurând energie electrică pentru aproximativ 60 de locuințe.

Există trei tipuri de instalare a sistemului conform imaginilor de mai jos:

pe pământ, cădere lungă a apei;

Figură 1.3.3 Turbină instalată pe pământ-cădere lungă a apei (www.ecology.md)

pe pământ, cădere scurtă a apei;

Figură 1.3.4 Turbină instalată pe pământ-cădere scurtă a apei (www.ecology.md)

pe cursul râului;

Figură 1.3.5 Turbină instalată pe cursul apei (www.ecology.md)

Avantajele sistemului:

-este ușor de întreținut datorită sistemului propriu de curățare;

-are o durată lungă de viață( aprox. 20 ani) datorită componentelor masive din beton;

-nu periclitează viața peștilor deoarece turbina folosește un vârtej de apă natural (fig.1.3.6);

-turbina nu obstrucționează curgerea râului pe care este amplasată;

Sistemul a fost inventat în anul 2016 de o echipă din Belgia și este deja implementat într-un sat din Chile (www.ecology.md).

Figură 1.3.6 Exemplificarea trecerii peștilor prin sistemul de turbină fără a fi răniți (www.youtube.com)

Asigurarea conectivității longitudinale prin demolarea barajelor

Măsura de asigurare a migrării peștilor prin demolarea barajelor a fost adoptată de mai multe țări precum Statele Unite ale Americii, Franța, Danemarca și Norvegia. Atunci când se plănuiește o astfel de acțiune trebuie să se țină cont de aspectele ecologice și nu de cele economice și sociale (Rodeles și colab, 2017).

Demolarea barajului Condit, Washington

Bazinul hidrografic al râului White Salmon are o suprafață de 1000 km2 și o lungime de 72 km, fiind afluent al râului Columbia din Washington.

Pe cursul acesuia a fost construit barajul Condit în perioada 1912-1913 având o înălțime de 38 m nefiind prevăzut cu scări de pești. S-a încercat instalarea acestora ulterior dar ori au fost distruse de inundații, ori n-au avut succes.

Construirea barajului Condit a dus la degradarea habitatului pe o distanță de 50 km pentru păstrăv, 7 km pentru somonul Chinook de vară, 15 km pentru somonul Chinook de primăvară și 27 de km pentru somonul Coho. Se presupunea că înainte de demolare speciil ede somon și păstrăv ar fi extincte .

Figură 3 Barajul Codit înainte de demolare (Allen și colab, 2016)

Figură 4 Barajul Condit după demolare (Allen și colab, 2016)

În anul 2012 barajul a fost demolat astfel reinstalându-se conectivitatea longitudianlă pentru speciile de pești din râul Salmon White.

A fost evaluată starea ecologică a speciilor de pești înainte și după demolarea barajului.

În harta de mai jos este descrisă zona de studiu. Sunt marcate puncte de prezență pești pentru păstrăv și speciile de somon, precum și localizarea barajului Condit.

Figură 5 Puncte prezență pești și baraj (Allen și colab, 2016)

După demolarea barajului somonul Chinook de vară a fost cel mai des întâlnit în râul Salmon White, în timp ce somonul Chinook de primăvară a migrat pe o distanță mai mare față de poziția lacului de acumulare. Analiza s-a desfășurat pe o perioada de doi ani (2013-2014). În 2014 aproximativ 215 somoni Chinook de primăvară s-au reprodus, dublu față de anul precedent. Totodată și numărul somonilor Chinook de vară care s-au reprodu în râul Salmon White a fost cu 50% mai mare în 2014 față de anul 2013 (Allen și colab, 2016).

Râul Penobscot, Maine din Statele Unite

Bazinul hidrografic Penobscot este cel mai mare din Main având o suprafață de 22455 km2 și 8800 km de habitat acvatic. Pe cursul acestuia s-au construit șapte baraje: Howland Dam, Milford Dam, Stillwater Br. Dam, Great Works Dam, Veazie Dam și W. Enfield Dam.

Figură 6 Localizarea zonei de studiu și situația barajelor (Watson și colab, 2018)

În urma unui studiu care s-a desfășurat pe mai mulți ani au fost capturați 107.335 de indivizi reprezentând 39 de specii: Micropterus dolomieu, Lepomis auritus, Semotilus corporalis, Anguilla rostrata, Catostomus commersonii, Luxilus cornutus, Lepomis gibbosus, Esox niger, Notemigonus crysoleucas, Perca flavescens, Ameiurus nebulosus, Petromyzon marinus, Fundulus diaphanus, Lota lota, Alosa pseudoharengus, Alosa aestivalis, Micropterus salmoides, Salmo salar, Semotilus atromaculatus, Morone americana, Hybognathus regius, Pomoxis nigromaculatus, Rhinichthys atratulus, Fundulus heteroclitus, Alosa sapidissima, Gasterosteus aculeatus, Pungitius pungitius, Pimephales promelas, Phoxinus eos, Catostomus catostomus, Notropis heterolepis, Notropis hudsonius, Salvelinus fontinalis, Acipenser spp., Phoxinus neogaeus, Morone saxatilis, Umbra limi, Cottus cognatus, Microgadus tomcod.

Studiul a urmărit efectele demolării a două baraje de pe cursul râului Penobscot și anume Great Work Dam și Veazie Dam. În urma cercetărilor realizate în perioada 2010-2012 și 2014-2016 s-a observat faptul că tendința peștilor prezenți în zona de studiu a fost de a migra în amonte de pragurile care au fost demolate (Watson și colab, 2018).

Râul Amethyst Brook, S.U.A

Barajul Pelham a fost construit în anul 1820 având rolul de a genera energie. Acesta este localizat pe cursul râului Amethyst Brook, având o înălțime de 6 m. În momentul construirii lui migrarea populațiilor de pești a fost întreruptă, prin urmare, în anul 2012, s-a luat decizia de demolare a acestuia.

Au fost analizate speciile de pești localizate în zona de studiu înainte și după demolarea barajului Pelham acestea fiind reprezentate de două specii de păstrăv, somonul Atlantic, două specii de clean, țipar, zglăvoacă și chișcar.

Figură 7 Localizarea barajului Pelham (Magilligan și colab, 2015)

Ceea ce s-a observat înainte de demolarea barajului a fost faptul că speciile de clean și păstrăv erau întâlnite atât în aval cât și în amonte de zidul barajului. Speciile de pești aflate în zona de aval a barajului ocupau habitate aflate la distanță de zidul acestuia.

Rezultatele studiului au arătat că în anul 2013 după demolarea barajului, specii precum zglăvoaca, sosmonul și chișcarul au migrat în amonte aproape dublându-și numărul de indivizi în comparație cu situația din trecut.

În aval de baraj densitatea speciilor de pești a scăzut semnificativ, iar pentru prima oară a putut fii identificat în acest sector chișcarul, anterior fiind absent (Magilligan și colab, 2015).

Concluzii

Impactul generat de amplasarea barajelor pe cursurile de râu este o problemă dezbătută încă din trecut. Beneficiile aduse de aceste construcții depășesc valoarea de construcție a lor, totuși trebuie luat în calcul și componenta de mediu atunci când se decide demararea unui astfel de proiect.

Rolul populațiilor de pești este bine cunoscut atât din punct de vedere socio-economic cât și ecologic. Cu toatea acestea efectivele piscicole au scăzut de-a lungul anilor, una dintre cauze fiind întreruperea conectivității longitudinale prin amplasarea pragurilor pe cursurile de râu. Acest lucru a dus la scăderea calității apelor interioare cât și la izolarea zonelor de reproducere a speciilor de pești migratoare.

În încercarea de a proteja speciile de pești au fost create mecanisme de traversare a pragurilor, precum scările de pești. Din păcate cea mai mare parte dintre aceste construcții n-au avut succes ducând de fapt la degradarea populațiilor.

Scăderea diversității piscicole a avut impact asupra țărilor dependente de această resursă în special din punct de vedere economic. Majoritatea populației din aceste țări lucrează în domeniul pisciculturii iar reducerea recoltei a dus la pierderea locurilor de muncă, astfel oamenii îndreptându-se către prelucrarea pământului. Acest lucru are ca și consecință extinderea suprafeței agricole la nivel global, sectorul agricol fiind o sursă de poluare a apelor cu nutrienți ducând la eutrofizarea acestora.

În speranța de a mai proteja speciile rămase, diferite studii au venit cu măsuri de refacere a conectivității longitudinale pe cursurile de râu. Cele mai multe s-au axat pe demolarea pragurilor amplasate pe apele interioare. Aceste lucrări de demolare s-au realizat prin analiza efectivelor piscicole înante și după dărâmarea barajelor, cele mai multe observând îmbunătățiri în ceea ce privește rata de reproducere a peștilor datorită refacerii conectivității longitudinale care a dus totodată la creșterea calității apelor.

Un studiu realizat recent în Belgia a dus la crearea unui sistem de turbină care să permită traversarea peștilor fără a se accidenta sau chiar muri. Acest sistem este o altă încercarea de amplasare a unei scări de pești, dar având un mecanism diferit și succes în scopul pentru care a fost creat.

Ca o concluzie la toate aspectele relatate mai sus, viitorul speciilor de pești este unul pozitiv. Acest lucru reiese din interesul din ce în ce mai mare de a proteja speciile respective atât din studiile realizate cât și din acțiuni concrete din care rezultatele obținute au fost bune.

Din păcate, așa cum am menționat și în lucrarea de licență, lipsa unui sistem informațional și neconcordanța între datele raportate reprezintă un pericol la adresa tuturor speciilor atât la nivel regional până la cel global. În lupta de protecție a biodiversității trebuie să integrăm toate cunoștințele pentru a lau măsurile necesare. Noi , reprezentând populația umană, facem parte din același sistem cu ele, iar daca o componentă a sistemului suferă și celelalte vor avea de pierdut.

Bibliografie

Bene, C., Friend, R.M, 2011. Poverty in small-scale fisheries: old issue, new analysis, Progress in Development Studies 11, 2 (2011) pp. 119–44;

Benejam, L., Saura-Mas, S., Bardina, M., Sola, C., Munne, A., Garcia-Berthou, E., 2014. Ecological impacts of small hydropower plants on headwater stream fish: from individual to community effects, Ecology of Freshwater Fish 2014;

Bolonina, A., Comoglio, C., Calles, O., Kunickis, M., 2016. Strategies for mitigating the impact of hydropower plants on the stock of diadromous species in the Daugava river, Energy Procedia 95, 81-88;

Ferreira, J., Camacho, R., Malagoli, A., Guimaraes, S., 2016. Assessment of the potential of small hydropower development in Brazil , Renewable and Sustainable Energy Reviews 56(2016)380–387;

Less, A. C., Peres, C., A., Fearnside, P. M., Schneider, M., Zuanon, A. S. J., 2016. Hydropower and the future of Amazonian biodiversity, Biodiversity Conservation 25:451–466;

Orr, S., Pittock, J., Dumaresq, D., 2012. Global Environmental Change, 22, 925;

Power, C., McNabola, A., Coughlan, P., 2016. A Parametric Experimental Investigation of the Operating Conditions of Gravitational Vortex Hydropower (GVHP), Journal of Clean Energy Technologies, Vol. 4, No. 2, March 2016;

Rodeles, A.A., Gakicia, D., Miranda, R., 2017. Recommendations for monitoring freshwater fishes in river restoration plans: A wasted opportunity for assessing impact, Aquatic Conserv: Mar Freshw Ecosyst, 1-6.

Winemiller, K., McIntyre, P.B., Castello, L., Fluet-Chouinard, E., Giarrizzo, T., Nam, S., Baird, I.G., Darwall, W., Lujan, N. K., Harrison, I., Stiassny, M. L. J., Silvano, R. A. M., Fitzgerald, D. B., Pelicice, F. M., Agostinho, A. A., Gomes, L. C., Albert, J. S., Baran, E., Petrere Jr., M., Zarfl, C., Mulligan, M., Sullivan, J. P., Arantes, C. C., Sousa, L. M., Koning, A. A., Hoeinghaus, D. J., Sabaj, M., Lundberg, J. G., Armbruster, J., Thieme, M. L., Petry, P., Zuanon, J., Torrente Vilara, G., Snoeks, J. , Ou, C., Rainboth, W., Pavanelli, C. S., Akama, A. van Soesbergen, A., Sáenz, L., 2016. Balancing hydropower and biodiversity in the Amazon, Congo, and Mekong, Science 351 (6269), 128-129;

Zheng, T., Qiang, M., Chen, W., Xia, B., Wang, J., 2015. An externality evaluation model for hydropower projects: A case study of the Three Gorges Project, Energy, 1-12;

Herzog, A. V., Lipman, T. E., Kammen, D. M., 2001. Renewable energy sources. Encyclopedia of Life …, 1–63.

Huang, H., Yan, Z., 2009. Present situation and future prospect of hydropower in China. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 13(6-7), 1652–1656.

Agostinho, A. A., Pelicice, F. M., Gomes, L. C., 2008. Dams and the fish fauna of the Neotropical region: impacts and management related to diversity and fisheries. Brazilian Journal of Biology = Revista Brasleira de Biologia, 68(4 Suppl), 1119–1132.

Zarfl, C., Lumsdon, A. E., Berlekamp, J., Tydecks, L., Tockner, K., 2014. A global boom in hydropower dam construction. Aquatic Sciences, 77(1), 161–170.

de Almeida, A. T., Moura, P. S., Marques, A. S., de Almeida, J. L., 2005. Multi-impact evaluation of new medium and large hydropower plants in Portugal centre region. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 9(2), 149–167.

Benitez, J. P., Nzau Matondo, B., Dierckx, A., Ovidio, M., 2015. An overview of potamodromous fish upstream movements in medium-sized rivers, by means of fish passes monitoring. Aquatic Ecology, 49(4), 481–497;

Hull, H., 2009. Large dams, University of Wisconcin-Stevens Point, International Resource Management, 523.

Pișota, I., Zaharia, L., Diaconu, D., 2010. Hidrologie, Editura Universitară București;

Kumar, A., Schei, T., Ahenkorah, A., Rodriguez, R., C., Devernay, J., M., Freitas, M., Hall, D., Killingtveit, A., Liu, Z., Branche, E., Burkhardt, J., Heath, G., Seelos, K., 2012. Hydropower, IPCC Special Report on Renewable Energy Sources and Climate Change Mitigation;

Liang, X., Si, D., Xu, J., 2018. Quantitative evaluation of the sustainable development capacity of hydropower in China, The economy and enterprise development institute, Sichuan University, Chengdu 610065;

Guyen, T., H., T., Everaert, G., Boets, P., Forio, M., A., E., Bennetsen, E., Volk, M., Hoang, T., H., T., Goethals, P., L., M., 2018. Modelling tools to analyze and assess the ecological impact of hydropower dams, Water;

Franey, T., 2018. Exploring New England Dams Analysis Using the High Resolution National Hydrography Dataset, University of Rhode Island;

Granzotti, R., V., Miranda, L., E., Agostinho, A., A., Gomes, L., C., 2018. Downstream impact of dams: shifts in benthic invertivorous fish assemblages, Aquatic Science;

Castro-Diaz, L., Lopez, M., C., Moran, E., 2018. Gender-Differentiated Impacts of the Belo Monte Hydroelectric Dam on Downstream Fishers in the Brazilian Amazon, Human Ecology;

Johnson, V., 2018. The Impact of Dams: A study with special reference to the dams on the Western Ghats of Idukki District, Kerala, International Journal of Research in Engineering, IT and Social Sciences, volume 8, 51-57;

Wang, Y., Rhoads, B., L., Wang, D., Wu, J., Zhang, X., 2018. Impacts of large dams on the complexity of suspended sediment dynamics in the Yangtze River, Journal of hidrology;

Hauer, C., Leitner, P., Unfer, G., Pulg, U., Habersack, H., Graf. W., 2018. The Role of Sediment and Sediment Dynamics in the Aquatic Environment, Aquatic Ecolgy Series, volume 8, 153-169;

Watson, J., M., Coghlan Jr., M., S., Zydlewski, J., Hayes, B., D., Kiraly, I., A., 2018. Dam Removal and Fish Passage Improvement Influence Fish Assemblages in the Penobscot River, Maine, American Fisheries Society;

Santos, R., M., B., Fernandes, L., F., S., Cortes, R., M., V., Varandas, S., G., P., Jesus, J., J., B., Pacheco, F., A., L., 2017. Integrative assessment of river damming impacts on aquatic fauna in a Portuguese reservoir, Science of the total environment 601-602;

Fryer, J., K., 2017. Results of a PIT tag study at Priest Rapids Dam to assess the impact of the Whooshh Fish Transport System on upstream migrating Sockeye Salmon, Columbia river intre-tribal fish commission;

Gracey, E. O., Verones, F., 2016. Impacts from hydropower production on biodiversity in an LCA framework—review and recommendations. International Journal of Life Cycle Assessment, 21(3), 412–428;

Popovici, A., 2002. Baraje pentru acumulări de apă,, Editura Tehnica, Volumul II, 642-717;

Tummers, S., J., Hudson, S., Lucas, C., M., 2016. Evaluating the effectiveness of restoring longitudinal connectivity for stream fish communities: towards a more holistic approach, Science of the total environment., 569-570 . pp. 850-860;

Bastos dos Santos, F., Ferreira, F., C., Esteves, E., K., 2015. Assessing the importance of the riparian zone for stream fish communities in a sugarcane dominated landscape (Piracicaba River Basin, Southeast Brazil), Environmental Biology of Fishes;

Cooper, A., R., Infante, D., M., Daniel, W., M., Wehrly, E., K., Wang, L., Brenden, T., O., 2017. Assessment of dam effects on streams and fish assemblages of the conterminous USA, Science of the total environment, 879-889;

Hurd, l., E., Sousa, R., G., C., Siqueira-Sousa, F., K., Cooper, G., J., Kahn, J., R., Freitas, C., E., C., 2016. Amazon floodplain fish communities: Habitat connectivity and conservation in a rapidly deteriorating environment, Biological Conservation, 118-127;

Quaas, M., Hoffmann, J., Kamin, K., Kleemann, L., Schacht, K., 2016. Goana după proteine. Impactul pescuitului oceanic asupra securității alimentare globale până în 2050. O prognoză globală, International WWF Centre for Marine Conservation, Hamburg;

Cooke, S., J., Allison, H., E., Beard, D., Arlinghaus, R., Arthington, H., A., Bartley, D., M., Cowx, I., G., Fuentevilla, C., Leonard, N., J., Taylor, W., W., Welcomme, R., L., 2016. On the sustainability of inland fisheries: Finding a future for the forgotten, Royal Swedish Academy of Sciences;

Rodrigues da Costa Doria, C., Athayde, S., Marques, E., E., Lima., L., A., M., Dutka-Gianelli, J., Ruffino, M., L., Kaplan, D., Freitas, C., E., C., Isaac, V., N., 2017. The invisibility of fisheries in the process of hydropower development across the Amazon, Perspective;

Gordon, T., A., C., Harding, H., R., Clever, F., K., Davidson, I., K., Davidson, W., Montgomery, D., W., Weatherhead, R., C., Windsor, F., M., Armstrong, J., D., Bardonnet, A., Bergman, E., Britton, J., R., Cote, I., M., D afostino, D., Greenberg, L., A., Harborne, A., R., Kahilainen, K., K., Metcalfe, N., B., Mills, S., C., Milner, N., J., Mittermayer, F., H., Montorio, L., Nedelec, S., L., Prokkola, J., M., Rutterford; L., A., Salvanes, A., G., V., Simpson, S., D., Vainikka, A., Pinnegar, J., K., Santos, E., M., 2018. Fishes in a changing world: learning from the past to promote sustainability of fish populations, Journal of Fish Biology 92, 804–827;

Paukert, P., C., Lynch, A., J., Douglas Beard Jr, T., Chen, Y., Cooke, S., J., Cooperman, M., S., Cowx, I., G., Ibengwe, L., Infante, D., M., Myers, B., J., E., Nguyễn, H., P., „Winfield, I., J., 2017. Designing a global assessment of climate change on inland fishes and fisheries: knowns and needs, Fish Biology and Fisheries;

Romulo, C., L., Basher, Z., Lynch, A., J., Kao, Y., Taylor, W., 2017. Assessing the global distribution of river fisheries harvest: a systematic map protocol, Environmental Evidence;

Lorenzen, K., Cowx, I., C., Entsua-Mensah, R., E., M., Lester, N., P., Koehn, J., D., Randall, R., G., Bonar, S., A ., Bunnell, D., B., Venturelli, P., Bower, S., D., Cooke, S., J., 2016. Stock assessment in inland fisheries: a foundation for sustainable use and conservation, Fish biology and fisheries;

Allen, A., B., Engle, R., O., Zendt, J., S., Shrier, F., C., Wilson, J., T., Connoly, P., J., 2016. Salmon and Steelhead in the White Salmon River after the Removal of Condit Dam–Planning Efforts and Recolonization Results, Fisheries, 190-203;

Lynch, A., J., Cooke, S., J., Deines, A., M., Bower, S., D., Bunnell, D., B., Cowx, I., G., Nguyen, V., M., Nohner, J., Phouthavong, K., Riley, B., Rogers, M., W., Taylor, W., Woelmer, W., Youn, S., Beard, Jr., T., D., 2016. The social, economic, and environmental importance of inland fish and fisherie, Environmental Review, 1-7;

Dwivedi, A., C., Mayank, P., Tiwari, A., 2017. Size Selectivity of Active Fishing Gear: Changes in Size, Age and Growth of Cirrhinus Mrigala from the Ganga River, India, Fisheries and Aquaculture;

Lynch, A., J., Cowxb, I., G., Fluet-Chouinardc, E., Glaserd, S., M., Phange, S., C. , Bearda, T., D., Bowerf, S., D., Brooksf, J., L., Bunnellg, D., B., Claussenh, J., E., Cookef, S., J., Kaoi, Y,. C., Lorenzenj, K., Myersa, B., J., E., Reidf, A., J., Taylorf, J., J., Youni, S., 2017. Inland fisheries – Invisible but integral to the UN Sustainable Development Agenda for ending poverty by 2030, Global Environmental Change, 167–173;

Williams, L., Rota, A., 2010. Impact of climate change on fisheries and aquaculture in the developing world and opportunities for adaptation, Fisheries Thematic Paper: Tool for project design;

Ghani, N., A., Raub, M., A., Adam, F., Abdullah, B., Eusoff, Y., A., Puteh, D., A., 2017. Quality of Life (QoL) of Fishermen in the West Coast States of Peninsular Malaysia, International Journal of Academic Research in Business and Social Sciences, Vol. 7, No. 4;

Rodrigues da Costa Doria, C., Athayde, S., Marques, E., Lima, M., A., L., Dutka-Gianelli, J., Ruffino, M., L., Kaplan, L., Freitas, C., E., C., Isaac V., N., 2017. The invisibility of fisheries in the process of hydropower development across the Amazon, Ambio;

Foley, M., Warrick, A., J., Ritchie, A.,Stevens, A., W.,
Shafroth, P., B., Duda, J.,. Beirne, M., Paradis, R., Gelfenbaum, G.,
McCoy, R., Cubley, E., S., 2017. Coastal habitat and biological community response to dam removal on the Elwha River, Running Head: Coastal response to dam removal;

Magilligan, F., J., Nislow, K., H., Kynard, B., E, . Hackman, A, .M., 2015. Immediate changes in stream channel geomorphology, aquatic habitat, and fish assemblages following dam removal in a small upland catchment, Geomorphology 252, 158–170;

www.abc.net.au;

www.earthobservatory.nasa.gov;

www.ecology.md;

www.turbulent.be;

www.icold-cigb.org;

www.youtube.com/watch?v=pXFkrKygXQY;

www.un.org;

Anexe

Figură 1 – Puncte de prezență pentru speciile de pești prezente în zona de studiu

Figură 2 – Model de conectivitate pentru specia Barbus meridionalis

Figură 3 – Model de conectivitate pentru specia Cobitis taenia

Figură 4 – Model de conectivitate pentru specia Cottus gobio

Figură 5 – Model de conectivitate pentru specia Gobio kessleri

Figură 6 – Model de conectivitate pentru specia Gobio uranoscopus

Figură 7 – Model de conectivitate pentru specia Rhodeus sericeus amarus

Figură 8 – Model de conectivitate pentru specia Sabanejewia aurata